T.C.
AKDENİZ ÜNİVERSİTESİ FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ
NANOPARTİKÜLLERİN EVSEL ARITMA ÇAMURLARININ ANAEROBİK PARÇALANABİLİRLİĞİ ÜZERİNE ETKİLERİNİN BELİRLENMESİ
Elçin KÖKDEMİR ÜNŞAR
YÜKSEK LİSANS TEZİ
ÇEVRE MÜHENDİSLİĞİ ANABİLİM DALI
T.C.
AKDENİZ ÜNİVERSİTESİ FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ
NANOPARTİKÜLLERİN EVSEL ARITMA ÇAMURLARININ ANAEROBİK PARÇALANABİLİRLİĞİ ÜZERİNE ETKİLERİNİN BELİRLENMESİ
Elçin KÖKDEMİR ÜNŞAR
YÜKSEK LİSANS TEZİ
ÇEVRE MÜHENDİSLİĞİ ANABİLİM DALI
(Bu tez Akdeniz Üniversitesi Bilimsel Araştırma Projeleri Yönetim Birimi tarafından 2012.02.0121.027 nolu proje ile desteklenmiştir.)
i ÖZET
NANOPARTİKÜLLERİN EVSEL ARITMA ÇAMURLARININ ANAEROBİK PARÇALANABİLİRLİĞİ ÜZERİNE ETKİLERİNİN BELİRLENMESİ
Elçin KÖKDEMİR ÜNŞAR
Yüksek Lisans Tezi, Çevre Mühendisliği Anabilim Dalı Danışman: Doç. Dr. Altunay PERENDECİ
Temmuz 2013, 98 s
Bu tez kapsamında, nanopartiküllerin (NP) evsel arıtma çamurlarının anaerobik parçalanabilirliğine etkilerinin belirlenmesi amacıyla evsel arıtma çamuruna Ag, Al2O3, Fe2O3, CuO ve CeO2 nanopartikülleri 5, 50, 150, 250 ve 500 mg NP/g TKM konsantrasyonlarında eklenerek biyokimyasal metan potansiyeli (BMP) testi uygulanmış ve nanopartiküllerin evsel arıtma çamurunun metan potansiyeli üzerine uzun dönemli etkileri değerlendirilmiştir. Nanopartiküllerin evsel arıtma çamurlarının anaerobik parçalanabilirliği üzerindeki akut etkilerini saptamak amacıyla ISO 13641-1 inhibisyon testi yapılmıştır. İnhibisyon testinde, aynı nanopartiküllerin BMP testinde kullanılan konsantrasyonlarına ek olarak 750 ve 1000 mg NP/g TKM konsantrasyonlarının etkileri de incelenmiştir. BMP ve akut inhibisyon testlerinde nanopartiküllerin anaerobik dönüşümü gerçekleştiren arkelere etkisini gözlemek amacıyla numuneler flüoresanlı yerinde hibritleme (FISH) tekniği ile incelenmiştir.
Ag nanopartikül 250 mgAg/gTKM konsantrasyonda kontrol grubuna göre katalizör etki ile BMP değerinde kümülatif olarak %7,9 artışa sebep olurken, 500 mgAg/gTKM konsantrasyonda BMP değerinde kümülatif olarak %12,1 azalma gözlenmiştir. Al2O3 NP için metan üretimi üzerinde inhibisyon etkisi gözlenmemiş, % 14,8 nispetinde pozitif katalizör etki saptanmıştır. Fe2O3 nanopartikülünün BMP testinde, doz arttıkça inhibisyona bağlı olarak gaz üretimine olan negatif etkisinin arttığı tespit edilmiş ve 500 mgNP/gTKM konsantrasyonunda %28,9 ile maksimum inhibisyon etkisi tespit edilmiştir. CuO NP BMP testinde anaerobik ortam için en toksik NP olarak belirlenmiştir. 150 mgCuO/gTKM dozunda metan üretiminde %23,4 inhibisyona sebep olurken, 250 ve 500 mgCuO/gTKM konsantrasyonları aşı çamur numunesinde üretilen metan miktarından daha az metan üretilmesine sebep olmuştur. CeO2 NP’de ise Al2O3 nanopartikülüne benzer olarak herhangi bir inhibisyon gözlenmemiş ve pozitif katalizör etki ile metan üretimi üzerinde %25,5 oranında bir artış tespit edilmiştir.
Akut inhibisyon (ISO 13641-1) testinden elde edilen sonuçlara göre Ag nanopartikülünün evsel arıtma çamurlarının anaerobik parçalanabilirliğine anlamlı bir akut inhibisyon etkisi tespit edilmemiştir. Benzer şekilde Al2O3 nanopartikülünün de biyogaz üretimine inhibisyon etkisi saptanamamıştır. Fe2O3 nanopartikülünün BMP testi sonuçlarından farklı olarak biyogaz üretimine inhibisyon etkisi olmamış ve aksine gaz üretimi üzerinde %8,7 pozitif katalizör etkisi gözlenmiştir. CuO NP, BMP testinde olduğu gibi biyogaz üretimi üzerinde en toksik NP olarak saptanmıştır. 50
ii
mgCuO/gTKM dozundan itibaren inhibisyon etkisi gözlenen CuO NP, biyogaz üretimini %84,2 inhibe etmiştir. CeO2 NP’ün biyogaz üretimi üzerine akut inhibisyon etkisi saptanmamıştır.
BMP ve ISO testlerinin ardından anaerobik parçalanma prosesinde görev alan metanojenik mikroorganizmaların nanopartikül varlığından nasıl etkilendiğini tespit etmek amacı ile numunelere FISH analizi uygulanmıştır. FISH analizi sonunda yapılan görüntülemeden elde edilen sonuçlara göre, incelenen arke, Methanosaeta spp.,
Methanococcus spp. ve Methanosarcinales’in nanopartiküllerden farklı şekillerde
etkilendikleri tespit edilmiştir. Buna göre arke ve Methanosaeta spp. popülasyonu Ag, Fe2O3 ve CuO NP varlığında azalma gösterirken, Methanococcus spp. popülasyonu ortamda Ag, Fe2O3 ve CuO NP bulunmasından etkilenmemekte ve kontrol grubu ile benzer özellikler taşımaya devam etmektedir. Methanosarcinales ise CuO NP varlığından oldukça sınırlı bir şekilde olumsuz etkilenmektedir.
ANAHTAR KELİMELER: Anaerobik parçalanma, İnhibisyon, Metan potansiyeli, Nanopartikül
JÜRİ: Doç. Dr. Altunay PERENDECİ (Danışman) Prof. Dr. Mehmet KİTİŞ
iii ABSTRACT
DETERMINATION OF THE EFFECTS OF NANOPARTICLES ON ANAEROBIC DIGESTION OF MUNICIPAL WASTE ACTIVATED SLUDGE
Elçin KÖKDEMİR ÜNŞAR
MSc Thesis in Environmental Engineering Supervisor: Assoc. Prof. Altunay PERENDECİ
July 2013, 98 p
In this thesis, 5, 50, 150, 250 and 500 mg NP/gTS concentrations of Ag, Al2O3, Fe2O3, CuO and CeO2 nanoparticles (NP) were added to waste activated sludge to evaluate the long term effects of NP’s on waste activated sludge anaerobic digestion by means of biochemical methane potential (BMP) test. In order to determine the acute affects of nanoparticles on waste activated sludge anaerobic digestion, ISO 13641-1 inhibition test was performed. During the inhibition test, 750 and 1000 mgNP/gTS concentrations were used in addition to the same NP concentrations which were used in the BMP test. The fluorescence in situ hybridization (FISH) technique was applied to observe the effects of nanoparticles on anaerobic archaea after BMP and inhibition tests.
According to the results of 48 days long BMP test, the cumulative increase of BMP values of 250 mgAg/gTS Ag NP concentration has been determined as 7.9% relatively to the control group, while 500 mgAg/gTS concentration display maximum 12.1% decrease. No inhibition effect has been observed for Al2O3 NP, on the contrary 14.8% of positive effect on biogas production was detected. As a result of the BMP test for Fe2O3 NP, increasing dosage has indicated a negative effect on methane production with a maximum inhibition of 28,9% for 500 mgNP/gTS concentration. Among all BMP tests, CuO NP was determined as the most toxic nano particle under anaerobic conditions. Hereunder 150 mgCuO/gTS concentration caused a 23.4% inhibition on gas production, while 250 and 500 mgCuO/gTS concentrations output a lower methane production than inoculum. Similar to Al2O3 NP, no inhibition has been observed for CeO2 NP, and 25.5% increase was indicated.
Within the 72 hours long ISO 13641-1 inhibition analysis, inhibition has been determined through total gas pressure measurement unlike the methane production measurement in BMP tests. According to the results of ISO 13641-1 test, Ag NP did not cause a significant inhibition effect on the biogas production from municipal waste activated sludge anaerobic digestion. Similar results were observed for Al2O3 NP. Conversely to BMP test results, Fe2O3 nanoparticles displayed no inhibition effect on biogas production, yet it caused an increase of 8.7% on gas production. Parallel to the BMP test results, CuO NP was detected as the most toxic nanoparticle on biogas production. After only 50 mgCuO/gTS dosage, 84.2% of inhibition effect of biogas production has been observed compared to the control group. CeO2 NP was determined as not effective on gas production during 72 hours long test.
iv
According to the results of the FISH analysis imaging, archaea, Methanosaeta
spp., Methanococcus spp. and Methanosarcinales were all affected differently by the
contact with nanoparticles. Archaea and Methanosaeta spp. populations were reduced due to the Ag, Fe2O3 and CuO NP existance in the test environment while
Methanococcus spp. population was not affected and kept similar properties as the
population of the control group. On the other hand Methanosarcinales was effected mildly negative in the existance of CuO NP.
KEYWORDS: Ananerobic digestion, Inhibition, Methane potential, Nanoparticles COMMITTEE: Assoc. Prof. Altunay PERENDECİ (Supervisor)
Prof. Mehmet KİTİŞ
v ÖNSÖZ
Nanopartikül maddeler son yıllarda endüstriyel üretimde yoğun olarak kullanılmaya başlanmış maddelerdir. Nano boyutlarından ötürü pek çok benzersiz yapısal özelliğe sahip bu partiküller çeşitli mekanizmalarla endüstriyel ürünlerin bünyesinden ayrılarak çevreye salınmakta, hava, toprak ve su ortamlarına karışmaktadırlar. Özellikle tekstil, kozmetik ve temizlik alanlarındaki kullanımlarından ötürü atıksu ortamlarına ulaşarak atıksu ile birlikte atıksu arıtma tesislerinde birikmektedirler. Atıksudan ayrılarak arıtma çamurunda biriken diğer pek çok kirletici gibi nanopartiküllerin de nihai akümülasyonu arıtma çamurunda olmaktadır. Bu yolla başta anaerobik parçalanma prosesi olmak üzere arıtma çamurlarının dahil olduğu tüm uygulamalara nanopartiküller de dahil olmaktadır.
Anaerobik parçalanma prosesi arıtma çamurlarının stabilizasyonunda kullanılan en etkin yöntemdir. Parçalanma prosesinden geriye kalan çamur hacminin düşük olması, patojen miktarının azalması, katı madde içeriğinin artması gibi avantajlarının yanı sıra son ürün olarak enerji değeri olan biyogaz eldesi gibi önemli avantajlar anaerobik prosesin arıtma çamurlarının stabilizasyonunda kullanmasını son derece cazip kılmaktadır. Endüstriyel kullanımları sebebiyle atıksu arıtma tesislerine ulaşmaları her geçen gün daha da artacak olan nanopartikül maddelerin, arıtma çamurlarının stabilizasyonunda ve arıtma çamurlarından enerji üretiminde kullanılan anaerobik parçalanma prosesine etkilerinin araştırılması, hem literatürde bulunan bilgi boşluğuna katkıda bulunulması açısından, hem de ileride atıksu arıtma tesislerinde karşılaşılması muhtemel problemleri önceden tespit edebilmek açısından önemlidir.
Bu tez çalışmasında; nanopartiküllerin atıksu arıtma tesislerine ulaştığı, arıtma çamurunda biriktiği bilgisinden yola çıkılmış ve farklı organizmalara toksik etkileri literatürde bildirilen nanopartiküllerin anaerobik mikroorganizmalar üzerine etkilerini tespit etmek amaçlanmıştır. Anaerobik mikroorganizmaların adaptasyon ihtimali göz önünde bulundurularak akut etkilerin araştırıldığı ISO 13641-1 testinin yanı sıra nanopartiküllerin evsel arıtma çamurlarının anaerobik parçalanma prosesi üzerine uzun dönemli etkilerini tespit edebilmek amacıyla BMP testi de yapılmıştır. Yapılan her iki inhibisyon testinin ardından nanopartiküllerin anaerobik mikroorganizma populasyonu üzerindeki etkilerini tespit etmek amacı ile inhibisyon testleri sırasında nanopartiküllere maruz bırakılmış numunelere FISH tekniği uygulanmış ve metanojenik mikroorganizma populasyonunda ortaya çıkan değişiklikler tespit edilmiştir.
vi
Bu tezin şekillenmesinde ve tamamlanmasında her türlü teorik desteği ve laboratuarda bütün imkanları sağlayan, çalışmanın tüm aşamalarında bilgi ve tecrübelerinden yararlandığım, tez çalışmamın yürütülmesi ve yönlendirilmesinde bilgileri ile tezime ışık olan, çalışmaktan gurur duyduğum danışman hocam Doç.Dr.N.Altunay PERENDECİ’ye sonsuz saygı ve teşekkürlerimi sunarım.
Nanopartüküllerin sağlanması ve nanopartikül boyut analizi konusunda desteklerini esirgemeyen Yrd. Doç.Dr. Ayça ERDEM’e teşekkür ederim.
ISO testi basınç ölçümleri ile numunelerin FISH analizi için hazırlanması ve görüntülenmesinde yardımcı olan, benimle çalışan ve desteklerini esirgemeyen Dr. Aslı Seyhan ÇIĞGIN’a teşekkür ederim.
Numunelerin FISH analizi için Flüoresan mikroskop kullanım imkanlarını bize sunan ve destek veren Akdeniz Üniversitesi, Tıp Fakültesi, Tıbbi Biyoloji Bölümü öğretim üyesi Prof. Dr. Sibel BERKER KARAÜZÜM ve Yrd. Doç. Dr. Sezin YAKUT’a teşekkür ederim.
Laboratuvar çalışmalarım sırasında yardımlarını esirgemeyen diğer tüm hocalarım ve çalışma arkadaşlarıma da teşekkür ederim.
Her durumda dayanağım olan sevgili hayat arkadaşım Serkan ÜNŞAR’a,
Tüm kararlarımda beni destekleyen ve bugüne ulaşmamı sağlayan çok kıymetli annem Semanur KÖKDEMİR ve babam Celal KÖKDEMİR’e sonsuz teşekkürler.
vii İÇİNDEKİLER ÖZET ... i ABSTRACT ... iii ÖNSÖZ ... v İÇİNDEKİLER ... vii SİMGELER VE KISALTMALAR DİZİNİ... x ŞEKİLLER DİZİNİ ... xii ÇİZELGELER DİZİNİ ... xv 1. GİRİŞ ... 1
2. KURAMSAL BİLGİLER ve KAYNAK TARAMALARI ... 3
2.1. Anaerobik Parçalanma Tanımı ve Mekanizması ... 3
2.2. Neden Anaerobik? ... 5
2.3. Anaerobik Parçalanma Prosesinde Görev Alan Mikroorganizmalar ... 9
2.4. Anaerobik Parçalanma Prosesini Etkileyen Çevresel Faktörler ... 11
2.5. Anaerobik Parçalanma Prosesinde Toksisite ... 12
2.6. Nanopartikül Maddeler ... 16
2.6.1. Sınıflandırılmaları ve özellikleri ... 17
2.6.2. Nanopartiküllerin endüstriyel kullanımları ... 18
2.6.3. Nanopartiküllerin potansiyel toksik etkileri ... 20
2.6.4. Çevresel etkileri ... 22
2.6.5. Çevresel akıbetleri ... 23
2.7. Nanopartikül Maddelerin Anaerobik Parçalanma Prosesine Etkileri ... 27
3. MATERYAL VE METOD ... 31
3.1. Evsel Arıtma Çamuru ve Anaerobik Aşı Çamur Numunelerinin Alınması ve Saklanması ... 31
viii
3.2.1. Toplam katı madde (TKM) ... 32
3.2.2. Uçucu katı madde (UKM) ... 32
3.2.3. Toplam kimyasal oksijen ihtiyacı (tKOİ) ve çözünmüş kimyasal oksijen ihtiyacı (çKOİ) ... 32
3.2.4. Toplam kjeldahl azotu (TKN) ... 33
3.2.5. Protein analizi ... 33
3.2.6. Toplam şeker (tGlukoz) ve toplam indirgen şeker analizi (tİndŞeker) .... 33
3.2.7. Ekstrakte olabilen madde ve yağ (lipid) analizi ... 34
3.2.8. Selüloz (CELL), hemiselüloz (HEMI), lignin (LIGN), çözünür madde (SOLU) fraksiyon analizleri ... 34
3.2.9. Elementel analiz ... 34
3.3. Nanopartikül Süspansiyonlarının Hazırlanması ve Partikül Büyüklüğünün Tespit Edilmesi ... 35
3.4. Biyokimyasal Metan Potansiyeli (BMP) ... 36
3.4.1. BMP Testi ... 36
3.4.2. Makro ve mikro element ile NaHCO3 çözeltileri ... 38
3.4.3. Anaerobik aşı çamur ... 39
3.4.4. Biyogaz hacmi ve gaz kompozisyonunun belirlenmesi ... 40
3.4.5. Üretilen metan miktarının hesabı ... 41
3.4.6. Aşı çamur ve glukoz kontrol BMP değeri... 42
3.5. Anaerobik İnhibisyon Testi (ISO 13641-1 ) ... 42
3.5.1. İnhibisyon miktarının tespit edilmesi ... 44
3.5.2. %50 Etkin konsantrasyonun (EC50) belirlenmesi ... 44
3.5.3. Gaz basıncının gaz hacmine çevrilmesi ... 44
3.6. Flüoresanlı Yerinde Hibritleme ... 45
3.6.1. Flüoresanlı yerinde hibritleme analizi ... 45
ix
4.1. Arıtma Çamuru Karakterizasyon Analiz Sonuçları ... 48
4.2. Nanopartiküllerin Arıtma Çamurlarının Biyokimyasal Metan Potansiyeline (BMP) Etkileri ... 50
4.2.1. Gümüş nanopartikülü (Ag NP) BMP sonuçları ... 51
4.2.2. Alüminyum oksit nanopartikülü (Al2O3 NP) BMP sonuçları ... 53
4.2.3. Demir (II) oksit nanopartikülü (Fe2O3 NP) BMP sonuçları ... 55
4.2.4. Bakır (II) oksit nanopartikülü (CuO NP) BMP sonuçları ... 577
4.2.5. Seryum (IV) oksit nanopartikülü (CeO2 NP) BMP sonuçları ... 59
4.3. Arıtma Çamurlarının Anaerobik Parçalanma Prosesine Nanopartiküllerin İnhibisyon Etkilerinin Tespit Edilmesi ... 61
4.3.1. Gümüş nanopartikülün (Ag NP) arıtma çamurunun anaerobik parçalanması üzerine kısa dönemli inhibisyon etkileri ... 62
4.3.2. Alüminyum oksit nanopartikülün (Al2O3 NP) arıtma çamurunun anaerobik parçalanması üzerine kısa dönemli inhibisyon etkileri ... 65
4.3.3. Demir (III) oksit nanopartikülün (Fe2O3 NP) arıtma çamurunun anaerobik parçalanması üzerine kısa dönemli inhibisyon etkileri ... 67
4.3.4. Bakır (II) oksit nanopartikülün (CuO NP) arıtma çamurunun anaerobik parçalanması üzerine kısa dönemli inhibisyon etkileri ... 69
4.3.5. Seryum (IV) oksit nanopartikülün (CeO2 NP) arıtma çamurunun anaerobik parçalanması üzerine kısa dönemli inhibisyon etkileri ... 73
4.4. Flüoresanlı Yerinde Hibritleme (FISH) Analizi Sonuçları ... 75
4.4.1. Arke probu (ARC915) FISH görüntüleme sonuçları ... 75
4.4.2. Methanosaeta spp. probu (MX825) FISH görüntüleme sonuçları ... 77
4.4.3. Methanococcus spp. probu (MC1109) FISH görüntüleme sonuçları ... 78
4.4.4. Methanosarcinales probu (MSMX860) FISH görüntüleme sonuçları ... 80
5. SONUÇ ... 82
6. KAYNAKLAR ... 85
7. EKLER ... 97 ÖZGEÇMİŞ
x SİMGELER VE KISALTMALAR DİZİNİ Simgeler % °C µm cm Dk g kcal kg kJ kW L m M m2 m3 mL mm mM Mtep N nm Pa rpm sa w/v w/w Yüzde
Santigrat olarak sıcaklık derecesi Mikrometre Santimetre Dakika Gram Kilokalori Kilogram Kilo joule Kilowatt Litre Metre Molar Metrekare Metreküp Mililitre Milimetre Milimolar
Milyon ton eşdeğeri petrol Normalite
Nanometre Paskal
Karıştırma hızı, dakikada dönme sayısı Saat
Ağırlık/hacim Ağırlık/ağırlık
xi Kısaltmalar AR-GE AB Bkz. BMP BSA çKOİ FISH GC AAT HMF ISO KOİ MTA NP SSB TKM TP TKN TOK TÜİK HEMI CELL LIGN SOLU UKM OLR UASB EGSB UYA KM vb Araştırma-Geliştirme Avrupa Birliği Bakınız
Biyokimyasal Metan Potansiyeli Bovin Serum Albumin
Çözünmüş Kimyasal Oksijen İhtiyacı Flüoresanlı Yerinde Hibritleme Gaz Kromotografisi
Atıksu Arıtma Tesisi Hidroksi Metil Furfural
International Standards Organisation Kimyasal Oksijen İhtiyacı
Maden Tetkik ve Arama Nanopartikül
Standart Sıcaklık ve Basınç Toplam Katı Madde
Toplam Fosfor
Toplam Kjeldahl Azotu Toplam Organik Karbon Türkiye İstatistik Kurumu Hemiselüloz
Selüloz Lignin
Çözünür Fraksiyon Uçucu Katı Madde Organik Yükleme Hızı
Yukarı Akışlı Anaerobik Çamur Yatağı Genişlemiş Granüler Çamur Yataklı Reaktör Uçucu Yağ Asitleri
Katı Madde Ve benzeri
xii ŞEKİLLER DİZİNİ
Şekil 2.1. Anaerobik parçalanma prosesinin aşamaları ve üretilen ürünler ... 4
Şekil 2.2. AB ülkelerinde 2009 yılında ton eşdeğer petrol cinsinden kişi başına üretilen biyogaz miktarları ... 8
Şekil 2.3. Anaerobik parçalanmanın aşamaları ve görev alan mikroorganizma grupları . 9 Şekil 2.4. 2006 ve 2011 yıllarında kategorilerine göre NP içeren ürün sayıları ... 20
Şekil 2.5. Nanopartiküllerin bakteriler üzerindeki olası toksisite mekanizmaları ... 22
Şekil 2.6. Nanopartikül maddelerin çevre ve insanlara olası maruziyet yolları ... 25
Şekil 3.1. Antalya şehri atıksu arıtma tesisleri hizmet alanı ... 31
Şekil 3.2. BMP reaktörü ... 37
Şekil 3.3. Biyogaz miktarı ölçüm düzeneği ... 40
Şekil 3.4. Gaz kromatografi ile gaz komposizyonu ölçümü ... 40
Şekil 3.5. Gaz kompozisyonun belirlenmesi ... 41
Şekil 3.6. Gaz basıncına karşılık gaz hacmi değerleri ... 45
Şekil 4.1. 0,09, 0,86, 2,61, 4,34 ve 8,68 mgSDBS/gTKM konsantrasyonlarında SDBS içeren arıtma çamuru numunelerinin normalize edilmiş ortalama kümülatif metan miktarları ... 51
Şekil 4.2. Ag NP farklı konsantrasyonlarının (5, 50, 150, 250, 500 mg Ag/g TKM) arıtma çamurunun metan üretimi üzerine etkilerinin zamanla değişimi ... 52
Şekil 4.3. Ag NP içermeyen ve 5, 50, 150, 250, 500 mg Ag/g TKM konsantrasyonlarında Ag NP içeren arıtma çamuru numunelerinin normalize edilmiş ortalama kümülatif metan miktarları ... 52
Şekil 4.4. Al2O3 NP farklı konsantrasyonlarının (5, 50, 150, 250, 500 mg Al2O3/g TKM) arıtma çamurunun metan üretimi üzerine etkilerinin zamanla değişimi ... 54
Şekil 4.5. Al2O3 NP içermeyen ve 5, 50, 150, 250, 500 mg Al2O3/g TKM konsantrasyonlarında Al2O3 NP içeren arıtma çamuru numunelerinin normalize edilmiş ortalama kümülatif metan miktarları ... 54
Şekil 4.6. Fe2O3 NP farklı konsantrasyonlarının (5, 50, 150, 250, 500 mg Fe2O3/g TKM) arıtma çamurunun metan üretimi üzerine etkilerinin zamanla değişimi ... 56
Şekil 4.7. Fe2O3 NP içermeyen ve 5, 50, 150, 250, 500 mg Fe2O3/g TKM konsantrasyonlarında Fe2O3 NP içeren arıtma çamuru numunelerinin normalize edilmiş ortalama kümülatif metan miktarları ... 57
xiii
Şekil 4.8. CuO NP konsantrasyonlarının (5, 50, 150, 250, 500 mg CuO/g TKM) arıtma çamurunun metan üretimi üzerine etkilerinin zamanla değişimi ... 58 Şekil 4.9. CuO NP içermeyen ve 5, 50, 150, 250, 500 mg CuO/g TKM
konsantrasyonlarında CuO NP içeren arıtma çamuru numunelerinin normalize edilmiş ortalama kümülatif metan miktarları ... 58 Şekil 4.10. CeO2 NP konsantrasyonlarının (5, 50, 150, 250, 500 mg CeO2/g TKM)
arıtma çamurunun metan üretimi üzerine etkilerinin zamanla değişimi ... 60 Şekil 4.11. CeO2 NP içermeyen ve 5, 50, 150, 250, 500 mg CeO2/g TKM
konsantrasyonlarında CeO2 NP içeren arıtma çamuru numunelerinin
normalize edilmiş ortalama kümülatif metan miktarları ... 60 Şekil 4.12. Farklı konsantrasyonlarda SDBS inhibisyonunun zamana karşı değişimi ... 62 Şekil 4.13. Ag NP ve DCP içeren reaktörlerde zamana karşı üretilen kümülatif gaz
basınçları ... 63 Şekil 4.14. Ag NP ve DCP içeren reaktörlerde zamana karşı üretilen kümülatif gaz
hacimleri ... 63 Şekil 4.15. Farklı konsantrasyonlarda Ag NP’nin arıtma çamurunun anaerobik
parçalanma prosesine olan kısa dönemli inhibisyon etkilerinin zamana karşı değişimi ... 64 Şekil 4.16. Al2O3 NP ve DCP içeren reaktörlerde zamana karşı üretilen kümülatif gaz
basınçları ... 65 Şekil 4.17. Al2O3 NP ve DCP içeren reaktörlerde zamana karşı üretilen kümülatif gaz
hacimleri ... 66 Şekil 4.18. Farklı konsantrasyonlarda Al2O3 NP’nin arıtma çamurunun anaerobik
parçalanma prosesine olan kısa dönemli inhibisyon etkilerinin zamana karşı değişimi ... 66 Şekil 4.19. Fe2O3 NP ve DCP içeren reaktörlerde zamana karşı üretilen kümülatif gaz
basınçları ... 67 Şekil 4.20. Fe2O3 NP ve DCP içeren reaktörlerde zamana karşı üretilen kümülatif gaz
hacimleri ... 68 Şekil 4.21. Farklı konsantrasyonlarda Fe2O3 NP’nin arıtma çamurunun anaerobik
parçalanma prosesine olan kısa dönemli inhibisyon etkilerinin zamana karşı değişimi ... 68 Şekil 4.22. CuO NP ve DCP içeren reaktörlerde zamana karşı üretilen kümülatif gaz
xiv
Şekil 4.23. CuO NP ve DCP içeren reaktörlerde zamana karşı üretilen kümülatif gaz hacimleri ... 70 Şekil 4.24. Farklı konsantrasyonlarda CuO NP’nin arıtma çamurunun anaerobik
parçalanma prosesine olan kısa dönemli inhibisyon etkilerinin zamana karşı değişimi ... 71 Şekil 4.25. CuO NP için konsantrasyona karşı % inhibisyon değerlerinin değişimi ... 72 Şekil 4.26. CeO2 NP ve DCP içeren reaktörlerde zamana karşı üretilen kümülatif gaz
basınçları ... 73 Şekil 4.27. CeO2 NP ve DCP içeren reaktörlerde zamana karşı üretilen kümülatif gaz
hacimleri ... 74 Şekil 4.28. Farklı konsantrasyonlarda CeO2 NP’nin arıtma çamurunun anaerobik
parçalanma prosesine olan kısa dönemli inhibisyon etkilerinin zamana karşı değişimi ... 74 Şekil 4.29. DAPI (mavi), tüm bakteri (yeşil) ve Arke (kırmızı) için FISH sonuçları. (a)
BMP kontrol numunesi, (b) 500 mgAg NP/gTKM BMP numunesi, (c) 500 mgFe2O3 NP/gTKM BMP numunesi ve (d) 500 mgCuO NP/gTKM BMP numunesi ... 76 Şekil 4.30. DAPI (mavi), tüm bakteri (yeşil) ve Arke (kırmızı) için FISH sonuçları. (a)
ISO kontrol numunesi, (b) 1000 mgAg NP/gTKM ISO numunesi, (c) 1000 mgFe2O3 NP/gTKM ISO numunesi ve (d) 1000 mgCuO NP/gTKM ISO numunesi ... 77 Şekil 4.31. DAPI (mavi), tüm bakteri (yeşil) ve Methanosaeta spp. (kırmızı) için FISH
sonuçları. (a) ISO kontrol numunesi, (b) 1000 mgCeO2 NP/gTKM ISO numunesi, (c) 1000 mgCuO NP/gTKM ISO numunesi ... 78 Şekil 4.32. DAPI (mavi), tüm bakteri (yeşil) ve Methanococcus spp. (kırmızı) için FISH
sonuçları. (a) BMP kontrol numunesi, (b) 500 mgAg NP/gTKM BMP numunesi, (c) 500 mgFe2O3 NP/gTKM BMP numunesi ve (d) 500 mgCuO NP/gTKM BMP numunesi ... 79 Şekil 4.33. DAPI (mavi), tüm bakteri (yeşil) ve Methanococcus spp. (kırmızı) için FISH
sonuçları. (a) ISO kontrol numunesi, (b) 1000 mgFe2O3 NP/gTKM ISO numunesi, (c) 1000 mgCuO NP/gTKM ISO numunesi ... 80 Şekil 4.34. DAPI (mavi), tüm bakteri (yeşil) ve Methanosarcinales (kırmızı) için FISH
sonuçları. (a) ISO kontrol numunesi ve (b) 1000 mgCuO NP/gTKM ISO numunesi ... 81
xv ÇİZELGELER DİZİNİ
Çizelge 2.1. Nanopartiküllerden kaynaklanan toksikolojik etkiler ve bu etkileri
örnekleyen çalışmalar ... 21 Çizelge 2.2. Nanopartiküllerin toksik etkileri ... 24 Çizelge 2.3. Nanopartikül içeren çeşitli ürünlerden kaynaklanan emisyon miktarları ... 26 Çizelge 2.4. Nanopartikül maddelerin anaerobik mikroorganizmalar üzerine etkileri
hakkında literatürde mevcut çalışmalar ... 27 Çizelge 3.1. Nanopartiküllerin kuru ve stok süspansiyon halindeki partikül boyutları .. 35 Çizelge 3.2. BMP testi için gerekli makro elementler ve konsantrasyonları ... 38 Çizelge 3.3. BMP testi için gerekli mikro elementler ve konsantrasyonları ... 39 Çizelge 3.4. Nanopartiküllerin evsel arıtma çamurlarının anaerobik parçalanabilirliğine
etkilerinin tespiti için yapılan BMP testlerinde kullanılan anaerobik aşı çamura ait TKM ve UKM sonuçları ... 39 Çizelge 3.5. 100 mL çalışma hacmi için örnek reaktör içeriği oranları ... 43 Çizelge 3.6. Hibridizasyon tampon çözeltisi içeriği ... 46 Çizelge 3.7. Anaerobik aşı çamur içerisinde bulunan arkeleri testip etmek için kullanılan
problar ve özellikleri ... 46 Çizelge 3.8. Yıkama tampon çözeltisi... 47 Çizelge 4.1. Arıtma çamuru karakterizasyon analiz sonuçları ... 48
1 1. GİRİŞ
Dünya nüfusu her geçen yıl daha hızlı artmakta ve çağımızın gerektirdiği yaşam şeklinden ötürü hızla artan bu nüfusun ihtiyaçları giderek daha zor karşılanmaktadır. Yiyecek ve giysi gibi temel ihtiyaçların üretiminden, teknoloji ve lüks tüketime kadar hayatın her alanında ve en önemlisi her sosyo-ekonomik koşulda insanların enerjiye bağımlılığı tartışılmaz bir gerçektir. Buna karşın günümüzdeki en temel enerji kaynağı olan fosil yakıtlar önlenemez bir hızla tükenmektedir. Bu durum, kendi coğrafyası içinde fosil kaynakları olmayan ya da bunu temin edebilecek ekonomik güce sahip olmayan ülkeleri daha da endişelendirmektedir. Bu endişeden doğan önlem alma gerekliliği, ülkeleri enerji konusunda yeni teknolojiler ve yeni yaklaşımlar üretmeye itmiştir. Son yıllarda gelişen en önemli yaklaşım sürdürülebilirliktir. Bu doğrultuda da yeni enerji teknolojileri arayışında yenilenebilir enerjiler odak noktası haline gelmiştir. Ülkemiz enerji bakımından dışa bağımlıdır. Bu durum hem ekonomik hem de çevresel olarak sürdürülebilir değildir ve dolayısıyla ülkemiz içindeki enerji kaynaklarını kullanabilmek için yapılan araştırma ve yatırımlar arttırılmalı, bakış açıları değiştirilmelidir.
Yenilenebilir enerjilerin pek çok olumlu yanı olmakla birlikte Türkiye gibi enerji bakımından dışa bağımlı ülkeler için en önemli avantajı yerel olarak temin edilebilir olmasıdır. Özellikle biyokütleden elde edilen enerjilerin yalnızca ülke çapında değil şehir ve hatta kurum ölçeğinde dahi üretilebilir olması bu enerjilerin ulaşılabilirliğini ve kıymetini günümüzdeki enerji darboğazında son derece arttırmaktadır. AB’nin esas üye ülkeleri olan 27 adet ülke ve aday ülkeler hakkındaki verileri içeren, iki yılda bir hazırlanan enerji raporlarına göre AB’nin 2011 yılı yaklaşık nüfusu 503 milyondur (EU Energy in Figures, 2012). Toplam enerji tüketiminin %36,4’ünü petrolden ve % 23,9’unu doğal gazdan karşılamaktadır. Bilindiği gibi bu enerji kaynakları yenilenebilir değildir. AB’nin enerji bağımlılığını vurgulaması açısından önemli olan bilgi ise toplam enerji tüketiminin %53’ünü (952,3 Mtep) ithal ettiğidir. Enerji ve Tabii Kaynaklar Bakanlığı verilerine göre ülkemizde 2011 yılı itibari ile 114480,2 Tep enerji tüketimi bulunmaktadır. Bunun yalnızca 8706,4 Tep kadarı yenilenebilir enerji kaynaklıdır (Genel Enerji Dengesi, 2011). Türkiye’de, ithal edilen enerji miktarı ise toplam enerji tüketiminin %74,4’üne eşdeğerdir (EU Energy and Transport in Figures, 2010). Bu durum ülkemiz tükettiği enerjinin 4’te 3’ünü dış kaynaklardan temin ettiği anlamına gelmektedir. Hızla artan nüfusumuzdan dolayı enerji konusundaki dışa bağımlılığımız her geçen gün artmaktadır. Bu nedenle yerel olarak elde edebileceğimiz, sürdürülebilir enerji kaynaklarına yönelmemiz artık kaçınılmaz bir zorunluluk haline gelmiştir.
Biyokütle yaşayan ya da yaşamını yeni tamamlamış olan biyolojik materyal olarak tanımlanmaktadır. Biyokütlenin en önemli özelliği sürekli elde edilebilir bir enerji kaynağı olmasıdır. Her yerde temin edilmesi mümkündür ve genellikle bertaraf edilmesi gereken organik atık formunda karşımıza çıkmaktadır. Son yıllarda, özellikle anaerobik prosesler kullanılarak, biyokütleden enerji üretimi giderek yaygınlaşmaktadır. Bu yaygınlaşma hem biyokütlenin sürekli olarak elde edilebilmesinden, hem de anaerobik proseslerin avantajlarından ileri gelmektedir. Atıkların anaerobik parçalanmasından elde edilen biyogaz enerjisinin Avrupa’nın gelecekteki enerji kaynaklarına önemli katkı sağlayacağı düşünülmektedir. Avrupa’daki yıllık biyogaz üretim potansiyelinin 200 milyar m3 olduğu tahmin edilmektedir (Appels vd 2008). AB
2
2010 yılı itibari ile brüt enerji tüketiminin yalnızca %9,8’ini yenilenebilir enerji kaynaklarından karşılamaktadır. Bununla birlikte, söz konusu yenilenebilir kaynakların %68,4’ünü biyokütle ve organik atıklar oluşturmaktadır (EU Energy in Figures, 2012).
Atıksu arıtma tesislerinde her gün tonlarca üretilen arıtma çamuru, yönetilmesi çevre mühendisliği açısından önemli problemler teşkil eden bir biyokütle kaynağıdır. Günümüzde kişi başına üretilen arıtma çamurunun ortalama 60-90 g TKM/gün olduğu ifade edilmektedir. Bu da yalnızca AB için yılda yaklaşık 10 milyon ton TKM içerikli arıtma çamuru üretildiği anlamına gelmektedir (Appels vd 2008). Aynı veri Amerika Birleşik Devletleri için 7 milyon ton TKM ve Çin için 2010 yılında 8 milyon ton olarak tespit edilmiştir (Ziemba ve Peccia 2011, Cao ve Pawlowski 2012). Bu sayıların nüfus ve şehirleşmedeki artış hızı göz önünde bulundurulduğunda çok kısa süre içerisinde büyük bir hızla artacağını öngörmek zor değildir. Arıtma çamuru için enerji kazanımı ve çevresel sürdürülebilirlik açısından en uygun yönetim yaklaşımı anaerobik çürütme olarak değerlendirilmektedir. Arıtma çamuru hacim ve hijyen bakımından stabilizasyon gerektiren, önemli miktarda metan üretim potansiyeli bulunduran bir kirlilik kaynağıdır. Anaerobik parçalanma prosesi doğası gereği arıtma çamurunun yönetilebilmesi için ihtiyaç duyulan stabilizasyonu sağlayan ve en önemlisi bunu sağlarken kıymetli bir enerji kaynağı olan metan gazı üreten bir prosestir. Arıtma çamurlarının anaerobik parçalanması modern atıksu arıtma tesislerinde giderek yaygınlaşmaktadır ve anaerobik parçalanma sistemleri özellikle büyük kapasiteli tesislerin önemli bir parçası haline gelmeye başlamıştır. Bununla birlikte, anaerobik parçalanma prosesi, arıtma çamuru ile proses reaktörüne taşınabilecek her türlü toksik maddeye açık durumdadır. Bilindiği üzere bir atıksu arıtma tesisine taşınan organik ve inorganik kirliliklerin büyük bir kısmı arıtma çamurunda birikmekte ve buradan da arıtma çamurunun içine alındığı anaerobik parçalanma reaktörüne taşınmaktadır. Anaerobik parçalanma prosesi kompleks bir biyolojik reaksiyondur ve her biyolojik reaksiyonda olduğu gibi toksik etkiler nedeniyle inhibe olma riski taşımaktadır.
Bu yüksek lisans tez çalışmasının amacı; çevresel ve ekonomik faydaları ispatlanmış olan arıtma çamurlarının anaerobik parçalanma prosesine nanopartikül maddelerin etkilerini araştırmaktır. Nanopartikül maddeler endüstride kullanımları son derece artmış olan, atıksu arıtma tesislerine taşındıkları tespit edilmiş potansiyel toksik maddelerdir. Yapılan literatür taraması sonucunda; nanopartikül maddelerin aerobik organizmalar üzerine etkilerinin araştırıldığı fakat anaerobik mikroorganizmalar ile ilgili çok kısıtlı bilginin bulunduğu tespit edilmiştir. Tez çalışması sonucunda literatürdeki bilgi eksikliğinin doldurulmasına ve gelecekteki potansiyel uygulamalara katkı yapmak hedeflenmiştir. Bu kapsamda nanopartikül maddelerin anaerobik mikroorganizmalar üzerine akut ve uzun dönemli etkileri sırası ile ISO 13641-1 ve Biyokimyasal Metan Potansiyeli (BMP) Testi ile tespit edilmeye çalışılmış, mikroorganizma kültüründeki değişiklikler Flüoresanlı Yerinde Hibritleme (FISH) analizi ile gözlenmiştir.
3
2. KURAMSAL BİLGİLER ve KAYNAK TARAMALARI 2.1. Anaerobik Parçalanma Tanımı ve Mekanizması
Anaerobik proses; yüksek konsantrasyonlarda biyolojik olarak parçalanabilen substratların anaerobik koşullarda parçalanarak ortamdan giderildiği, düşük hacimli çamur üretimi ve üretilen biyogaz içerisindeki metanın kullanımı ile enerji kazanımı avantajlarına sahip biyokimyasal bir süreçtir (Mailleret vd 2003). Organik atıkların oksijensiz ortamda biyolojik süreçlerle parçalanmak suretiyle, CH4, CO2, NH3 ve H2S gibi son ürünlere dönüştürülmesi olarak da tanımlanmaktadır (Öztürk 2007). Anaerobik parçalanma prosesi yalnızca oksijensiz ortamda çalışabilen, pek çok farklı mikroorganizmanın görev aldığı zincirleme dört aşamadan oluşmaktadır. Bu aşamalar sırası ile hidroliz, asidojenesis, asetojenesis ve metanojenesistir.
İlk aşama olan hidroliz aşamasında kompleks moleküller olan protein, karbonhidrat ve yağlar sırası ile basit yapı taşları olan amino asit, monosakkarit ve yağ asitlerine dönüşmektedir Böylece organik maddeler hücre içine girebilecek forma ulaşmakta ve anaerobik parçalanmanın sonraki aşamalarında kullanılabilmeye hazır hale gelmektedir. Basit yapı taşlarına ayrılma hidroliz aşamasında görev alan fermentatif mikroorganizmaların salgıladığı amilaz, proteaz, lipaz gibi hücre dışı enzimlerce gerçekleştirilen oldukça yavaş bir prosestir ve anaerobik parçalanmanın tamamlanabilmesi için sağlıklı bir şekilde işlemesi gerekmektedir (Kim vd 2012). Bu nedenle hidroliz hızı tüm prosesin hızı için sınırlayıcı bir faktör olarak değerlendirilmektedir (Parkin ve Owen 1986). Günümüzde hidroliz aşamasını hızlandırabilmek ve anaerobik parçalanma prosesinin metan verimini arttırabilmek için organik atıklara çeşitli ön arıtım işlemleri uygulanmaktadır.
Hidroliz aşamasının son ürünü olan organik bileşiklerin basit yapı taşları, ikinci aşama olan asidojenesiste girdi olmakta ve asidojenik bakteriler tarafından uçucu yağ asitleri, ketonlar, alkoller, hidrojen ve karbondioksit ürünlerine dönüştürülmektedirler. Üretilen bu uçucu yağ asitleri ve alkollerden başlıcaları propiyonik asit, bütirik asit, asetik asit, formik asit, laktik asit, etanol ve metanoldür (Serna 2009). Anaerobik parçalanma prosesinin bu aşamasında üretilen hidrojen, karbondioksit ve asetik asit Şekil 2.1’den görülebileceği üzere 3. aşama olan asetojenesisi atlayarak arkeler tarafından metan üretiminde direkt kullanılmaktadırlar.
4
Şekil 2.1. Anaerobik parçalanma prosesinin aşamaları ve üretilen ürünler (Long 2010) Metan üretiminden bir önceki adım olan asetojenesiste, asidojenesis aşamasında üretilen ve arke grubu tarafında direkt kullanılması mümkün olmayan ürünler, asetojenik bakteriler tarafından arkelerin temel substratları olan asetik asit, hidrojen ve karbondioksite çevrilmektedir (Öztürk 2007). Bu aşamada hidrojeni kullanan arkeler tarafından hidrojenin tüketilerek, kısmi basıncının 10-3 atm’in altına inmesi sağlanmadıkça asetojenesis basamağının ilerlemesinin termodinamik açıdan mümkün olmayacağı kabul edilmektedir. Ayrıca yüksek hidrojen kısmi basınçlarında propiyonik asit parçalanmasının kısmen inhibe olduğu belirlenmiştir (Khanal 2008).
Son aşama olan metanojenesiste asetik asit, hidrojen ve karbondioksit enerji değerine sahip metan gazını içeren biyogaza dönüşmektedir. Bu dönüşümün son ürünü olan ve suda çözünmeyen biyogazın atıktan ayrılması sayesinde atık stabilizasyonu sağlanmakta ve atık hacmi de azalmaktadır. Metanojenesis safhasında arkelerin karbondioksit (CO2), hidrojen (H2) ve asetik asitten (CH3COOH) metan (CH4) üretimi aşağıda verilen kimyasal reaksiyonlara göre gerçekleşmektedir (Serna 2009).
CO2 + 4H2 CH4 + 2H2O (Karbondioksit ve hidrojenden metan oluşumu) CH3COOH CH4 + CO2 (Asetik asitten metan oluşumu)
Anaerobik parçalanmanın son aşaması olan metanojenesis aşamasında üretilen biyogaz genellikle %48-65 metan, %36-41 CO2, %17 azot, ve %1 civarında da hidrojen sülfür benzeri diğer gazlardan oluşmaktadır (Ward vd 2008). Üretilen metan gazının %70’i asetik asitin dekarboksilasyonu ve %30’u CO2 ve H2’nin indirgenmesi sonucu
5
oluşmaktadır. Anaerobik parçalanma prosesinin asetojenesis ve metanojenesis aşamalarında görev alan mikroorganizmalar arasında simbiyotik bir ilişki bulunmaktadır. CO2 ve H2’den metan üreten arkeler, asetik asit kullanan arkelere göre çok daha hızlı çoğalmakta ve bu sayede asit üretimi aşamasında ortaya çıkan hidrojeni tüketerek asetojenesis aşamasının gerçekleşmesi için gereken kısmi hidrojen basıncını sabit tutmaktadırlar (Öztürk 2007). Bu ilişki anaerobik prosesi dengede tutmaktadır. Ayrıca asetik asitten metan üreten arkelerin çoğalma hızlarının yavaş olması bu işlemin metanojenesis aşamasının gerçekleşmesi sırasında hız sınırlayıcı olmasına sebep olmaktadır (Mrafkova vd 2003). Asetik asiti tüketen arkelerin yavaş çoğalmasının yanı sıra, aşırı organik yükleme ya da çeşitli faktörlerin etkisi nedeniyle metan arkelerinin inhibe olması da uçucu yağ asitlerinin ortamda birikmesine ve anaerobik prosesin dengesinin bozulmasına neden olmaktadır (Madsen vd 2011).
2.2. Neden Anaerobik?
Petrol kaynaklı enerjinin tükeneceği ve bu nedenle alternatif enerji kaynakları aranması gerekliliği 30 yıldır bilinen bir gerçektir. Bunun yanı sıra son 10 yıldır küresel ısınma ve biyolojik çeşitliliğin azalması gibi önü alınamaz çevre problemleri, doğal kaynak kullanımında kontrolsüzlük ve modern insanın enerjiye bağımlı ihtiyaçları bu gerçeği kritik bir durum haline getirmiştir. Ortaya çıkan bu kritik durum geleneksel ekonomik ve çevresel yaklaşımların değişmesine sebep olmuş, sürdürülebilirlik anlayışı problemlerin çözümünde kullanılan temel anlayış haline gelmiştir. Amerikan Çevre Koruma Ajansı’nın tanımına göre sürdürülebilirlik; doğa ve insanın üretken bir uyum içinde var olarak mevcut ve gelecek kuşakların sosyal, ekonomik ve diğer ihtiyaçlarının karşılanmasıdır. Bu çerçevede, anaerobik parçalanma prosesi atık maddelerden enerji eldesiyle, neredeyse her türlü organik atığa yerinde uygulanabilirliğiyle ve uygulandığı atığın hacmini azaltarak nihai bertarafını kolaylaştırması ile sürdürülebilir bir enerji sağlayıcısı ve kirlilik yönetim teknolojisidir.
Metan üretimi sayesinde organik atıklardaki enerji potansiyelinden yararlanmayı sağlaması, patojen mikroorganizmaları büyük oranda yok etmesi, çok yüksek organik konsantrasyonlarda çalışabilen bir proses olması, tesis kurulumu için az alana ihtiyaç duyması, ortaya çıkan çamurun hacimce daha az olması ve dolayısıyla daha az çevresel ve ekonomik problem yaratması anaerobik parçalanma prosesinin en önemli özelliklerindendir (Demirel vd 2005). Ayrıca anaerobik mikroorganizmalar uzun süre karbon kaynağı beslemesi olmadan aktivitelerini koruyabilmektedirler. Anaerobik proses teknolojisinin yaygın kullanımı, artan enerji güvenliği sorununu, toksik hava kirleticileri yayılımını ve artan sera gazı yayılımını azaltmaktadır (Khanal 2008). Tüm bu sebepler anaerobik parçalanma prosesini günümüzün en temel biyolojik bertaraf metotlarından biri haline getirmektedir. Bu durumun doğal bir sonucu olarak dünya çapında her yıl 100-150 adet yeni anaerobik reaktör kurulmaktadır (Totzke 2012).
Anaerobik parçalanma teknolojisi; organik kirliliği yüksek endüstriyel atıksulara, dayanıklı kimyasal bileşenler içeren kompleks atıksulara, arıtma çamurlarına ve termofilik sıcaklıklardaki atıksulara uygulanması mümkün olan biyolojik bir araçtır (Tabatabaei vd 2010). Bu atıkların yanı sıra, yakın zamana kadar hemen hemen sadece arıtma çamurlarının çürütülmesinde uygulanan anaerobik arıtma prosesi, son yıllarda endüstriyel ve evsel atıksuların arıtılması ile kentsel ve endüstriyel organik katı atıkların
6
kompostlaştırılmasında da yaygın olarak kullanılmaya başlanmıştır (Öztürk 2007). Zira anaerobik parçalanma prosesi %40’tan daha az kuru madde içeren yaş atıkların stabilize edilmesinde başarılı bir şekilde kullanılmaktadır (Mata-Alvarez 2002). Bu durum kentsel ve endüstriyel katı atıkların organik fraksiyonunu anaerobik parçalanma için ideal organik atıklar haline getirmektedir. Kentsel ve endüstriyel katı atıkların organik bileşenlerinin anaerobik prosesler ile kompostlaştırılması AB aday ülkesi olan Türkiye’de son yıllarda popülaritesini arttırmaktadır. Katı atıkların organik fraksiyonlarının depolanarak bertarafının sürdürülebilir olmaması ve ülkemizin AB uyum süreci içinde olması bu konuda yeni yatırımların gerçekleşmesine yol açmaktadır. 2007-2023 döneminde atık yönetimi kapsamında yapılması öngörülen 10 milyar Euro’luk yatırımın %80’inin ikili depolama sistemleri geliştirilmesi ve vahşi depolama alanlarının kapatılmasının yanı sıra düzenli depolama ve kompost tesisleri gibi anaerobik proseslerin işletilebileceği tesislere yapılması planlanmaktadır (Topkaya 2013). Bu atıkların anaerobik stabilizasyonu sonucu ortaya çıkan çamur, bitkilerin kullanımına elverişli oluşu, toprağa uygulanmaya müsait yapısı ve büyük oranda patojen içermemesi nedeniyle toprak iyileştirici madde özelliği taşımaktadır (Ward vd 2008). Anaerobik parçalanma prosesi sonucu elde edilen çamurun toprak iyileştirici madde olarak kullanılabilir olması, AB Deponi Direktifinde belirtilen hedefler açısından büyük önem taşımaktadır. Bu hedeflere göre AB ve Türkiye, deponi alanlarında bertaraf edilen biyolojik olarak parçalanabilir evsel katı atık miktarını 1995 yılına göre, 2013 yılında %50 ve 2020 yılında da %65 azaltmak durumundadır.
Organik kirliliği yüksek atıksuların doğrudan aerobik arıtılması, yüksek havalandırma maliyeti, oksijen aktarım problemleri, aşırı çamur üretimi ve çamurun çökelme problemi gibi sorunlardan ötürü verimli olmamaktadır (Türker 2008). Endüstriyel atıksular, üretim sırasında kullanılan ham maddeler ve üretim prosesleri sebebiyle genellikle yüksek KOİ’ye sahip atıksulardır. Ortalama 5000 - 10000 mgKOİ/L gibi yüksek organik içeriğe sahip olmaları sebebiyle arıtılmalarında anaerobik parçalanma prosesinin kullanılması son derece uygun olan endüstriyel atıksuların başında gıda endüstrisi atıksuları gelmektedir. Atıksularının arıtılmasında anaerobik parçalanma prosesi kullanılan başlıca gıda endüstrileri mısır, patates ve haşhaş işleme, ekmek mayası ve şekerleme üretimi endüstrileridir (Erşahin vd 2011). Türkiye’de ve dünyada gıda endüstrisi dışında, atıksularının arıtılmasında anaerobik parçalamadan en çok faydalanılan endüstriler ise kağıt, bira, petro-kimya, tekstil endüstrileri ve çöp sızıntı suyudur (Türker 2008). Endüstriyel atıksuların arıtılmasında anaerobik proseslerin kullanılması biyolojik kirliliğin etkin şekilde giderilmesinin yanında aerobik proseslere göre yatırım maliyeti açısından da daha avantajlı olmaktadır. Örneğin aktif çamur sisteminin teknik ekipman maliyeti, yukarı akışlı anaerobik çamur yatağına göre 10 kat daha fazladır. Üstelik aerobik sistemlerin arazi gereksinimi anaerobik reaktörlere göre daha fazla olacağından aerobik sistemlerin anaerobik sistemlere göre ilk yatırım maliyeti daha yüksek olmaktadır (Türker 2008).
Arıtma çamurları atıksu arıtma tesislerinde fiziksel, kimyasal ve biyolojik arıtma işlemlerinin bir yan ürünü olarak ortaya çıkmakta ve bertaraf edilmesi tesislerin işletme maliyetlerinin yaklaşık yarısını oluşturmaktadır (Appels vd 2008). Üretilen arıtma çamurları yarattığı ekonomik sorunların yanı sıra eğer doğru yaklaşımlarla yönetilmezse çevresel anlamda da son derece yıkıcı etkilere sahip bir kirlilik kaynağıdır. Atıksu ortamına girerek arıtma tesislerine ulaşan kirletici maddeler genellikle askıda katılara
7
tutunmakta, birincil ve ikincil çökeltim aşamalarında çökelerek arıtma çamurunda birikmektedirler (Stasinakis 2012). AB ülkelerinde arıtma çamurlarının %53’ü, ABD ve Kanada’da ise %40’ı direkt ya da kompostlandıktan sonra toprağa uygulanmaktadır (Kelessidis ve Stasinakis 2012, Citulski ve Farahbakhsh 2010). Arıtma çamurunda biriken kirleticilerin toprağa uygulanmaları yolu ile ekosisteme dahil olmalarını engellemek için bu çamurlara stabilizasyon işlemi uygulanması gerekmektedir. Arıtma çamurlarının stabilize edilmesinde en yaygın kullanılan metot anaerobik parçalanmadır (Cao ve Pawlowski 2012). Bu parçalanma sırasında çamurda biriken yüzey aktif maddeler ve ilaç kalıntıları gibi çeşitli biyokimyasal kirleticiler biyolojik olarak önemli ölçüde bozunmakta ve böylelikle arıtma çamurlarının daha sonraki uygulamaları için tehlike olmaktan çıkmaktadır (Stasinakis 2012). Bu biyolojik bozunmanın yanı sıra, arıtma çamurlarının anaerobik olarak parçalanması, üretilen gazın çamuru terk etmesi ve katı madde içeriğinin artması ile arıtma çamuru hacimlerinin büyük oranda azalmasını sağlamaktadır (Shao vd 2013). Aralıksız çalıştığı için sürekli olarak atık arıtma çamuru üreten atıksu arıtma tesislerinde anaerobik parçalanmadan doğan bu sonuç çamur bertarafının kolaylaşması sebebiyle son derece önemlidir. Bir atıksu arıtma tesisinde toplam işletme maliyetinin %25-40 kadarı elektrik tüketim maliyetinden kaynaklanmaktadır (Municipal Wastewater Treatment Plant Energy Baseline Study 2003). Arıtma çamurlarının anaerobik parçalanması sonucu açığa çıkan ve enerji değeri olan biyogaz, jeneratörler vasıtası ile elektrik enerjisine çevrilmektedir. Bu enerji kaynağı bir atıksu arıtma tesisindeki temel enerji kaynağıdır ve tesisteki elektrik ihtiyacını %50 oranında karşılayabilmektedir (Tyagi ve Lo 2013). Amerikan Ulusal Temiz Su Ajansları Birliği’nin (National Association of Clean Water Agencies, NACWA 2010) çalışmasına göre ABD’de günlük atıksu debisi 5 milyon galonu aşan ve anaerobik çamur çürütme reaktörleri bulunan 544 adet atıksu arıtma tesisine kojenerasyon ünitesi kurulması halinde, bu tesislerden elde edilecek enerji yaklaşık 340000 kW-sa olmaktadır. Elde edilen bu enerji ortalama 261000 evin enerji ihtiyacını karşılamaya yetmektedir.
Türkiye’de toplam 85 adet biyogaz tesisi bulunmaktadır. Ancak, Türkiye sadece hayvan atıkları ile çalışabilecek 2000 adet biyogaz tesisi kapasitesine sahiptir (Tufaner vd 2013). Ülkemizdeki mevcut enerji açığı, tarımsal uygulamalar ve üretilen organik atık miktarı Türkiye’yi anaerobik parçalanma proseslerinin uygulanması gereken bir ülke haline getirmektedir. Ancak Tufaner vd tarafından yapılan çalışmada belirtildiği gibi Türkiye’de anaerobik parçalanmadan elde edilebilecek enerji kapasitesi değerlendirilmemektedir. Enerji Piyasası Düzenleme Kurumu’nun 2010 yılı Elektrik Piyasası Raporu’na göre Türkiye’nin kişi başına düşen enerji arzı Ekonomik İşbirliği ve Kalkınma Organizasyonu ülkeleri ortalamasının üçte biri kadardır. Raporda bu durum Türkiye’nin enerji üretim potansiyeline sahip olduğu şeklinde yorumlanmıştır (EPDK 2010). AB, her türlü organik atığın anaerobik olarak parçalanarak enerji potansiyelinden yararlanılmasına özel olarak önem vermekte ve bu konu hakkında pek çok direktif yayınlamaktadır. Bu direktiflerin ortak amacı Avrupa çapında uyumlu bir organik atık yönetimi oluşturabilmek, organik atıklardan doğacak olumsuz çevresel etkilerin önüne geçmek ve en önemlisi organik atıkların geri dönüşümünden sağlanabilecek tarımsal uygulama ve enerji eldesi avantajları ile ekonomik olarak gelişme sağlamaktır (Holm-Nielsen vd 2009). Avrupa ülkeleri arasında, anaerobik parçalanma prosesini, özellikle çiftlik ölçeğinde uzun yıllardır en başarılı uygulayan ülke Almanya’dır. Şekil 2.2’den de
8
görülebileceği üzere Almanya, AB ülkeleri içinde kişi başına üretilen biyogaz miktarı en çok olan ülkedir.
Şekil 2.2. AB ülkelerinde 2009 yılında ton eşdeğer petrol cinsinden kişi başına üretilen biyogaz miktarları (EurObserv’ER 2010)
Yakın gelecekte biyoenerji kaynaklarının en az %25’inin yaş organik atıklardan üretilen biyogazdan karşılanabileceği ön görülmektedir (Holm-Nielsen vd 2009). Anaerobik parçalanma sonucu üretilen biyogazın ortalama olarak %50-70’i metan gazından oluşmaktadır. 1 m3 metan gazı, 8570 kcal enerji değerine sahiptir. Bu değer 1,15 litre benzin, 1,3 kg kömür, 9,7 kW-sa elektrik ve 0,94 m3 doğalgazdan elde edilen enerji değerlerine tekabül etmektedir (Olsson vd 2005). Gökçöl vd (2008) tarafından yapılan bir çalışmada, sabit günlük enerji tüketimi varsayımı altında, Türkiye’de ortalama özelliklerde bir evin yıllık enerji ihtiyacının 2332,4 kW-sa olduğu tespit edilmiştir. Anaerobik parçalanma prosesi sonucunda ise 1000 kg KOİ giderimine karşılık 2700 kW-sa eşdeğeri net enerji üretilebilmektedir (Öztürk 2007). Bu bilgiler doğrultusunda anaerobik proses ile elde edilebilecek enerji miktarının günlük kullanımımızdaki karşılığı daha net anlaşılabilmektedir.
Organik atıkların anaerobik parçalanması pek çok ekonomik ve çevresel avantajının yanı sıra küresel ısınmayla mücadeleye de önemli bir katkıda bulunmaktadır. TÜİK verilerine göre ülkemizin 1999-2009 yılları arasındaki toplam sera gazı emisyonunun %75,3’ü enerji üretim sektöründen kaynaklanmıştır (Yaldız 2013). Anaerobik parçalanma prosesi küresel ısınma açısından çevreye iki şekilde faydalı olmaktadır: kapalı bir ortamda gerçekleşmesinden ötürü sera gazları olan metan ve karbondioksit gazlarının atmosfere kontrolsüz salınımı engellenmiş olmakta ve elde edilen biyogazın enerji elde etmek amacı ile yakılması sonucu karbon döngüsünün dengesi bozulmamaktadır. Ayrıca anaerobik parçalanmadan elde edilen enerji ile petrol kökenli yakıtların ikamesi sağlanmakta ve bu yakıtların kullanımından doğan karbon salınımının önüne geçilmektedir (Ward vd 2008). Tüm bu nedenlerden ötürü organik
9
atıklara anaerobik parçalanma uygulanması karbon kredisi elde edebilmek için uygun sayılmalıdır (Tyagi ve Lo 2013).
2.3. Anaerobik Parçalanma Prosesinde Görev Alan Mikroorganizmalar
Anaerobik parçalanma, farklı mikroorganizma gruplarının birlikte rol aldığı ve bu mikroorganizma grupları tarafından önceki aşamada üretilen son ürünün bir sonraki aşamada ilk ürün olarak kullanıldığı kompleks bir biyokimyasal süreçtir. Bu nedenle anaerobik parçalanma prosesinin performansı ortamda bulunan mikroorganizma kültürü ile yakından ilgilidir (Braguglia vd 2012). Bununla birlikte genelde başlıca iki grup mikroorganizmanın, asit bakterileri ve metan arkelerinin, esas görevi üstlendiği bilinmektedir (Öztürk 2007). Son yıllarda anaerobik parçalanma prosesinde görev alan mikroorganizmaları tespit etmek için yapılan ve moleküler inceleme tekniklerinin kullanıldığı çalışmalar esas görevi üstlenen bu mikroorganizmaların anaerobik ortam içinde çok fazla sayıda değişik tür ile temsil edildiğini göstermiştir (Ariesyady vd 2007, Narihiro ve Sekiguchi 2007, Tabatabaei vd 2010, Braguglia vd 2012, Qiao vd 2013, Perendeci vd 2013).
Aşağıda verilen Şekil 2.2 kompleks organik atıkların anaerobik parçalanma aşamalarını ve bu aşamalarda görev alan mikroorganizma gruplarını numaralandırılmış olarak göstermektedir. Proseste görev alan mikroorganizmalar arasında düzenli bir etkileşim söz konusudur. Bu sebepten ötürü gruplardan herhangi birinde inhibisyon olması prosesi başarısızlığa uğratmaktadır (Khanal 2008).
Şekil 2.3. Anaerobik parçalanmanın aşamaları ve görev alan mikroorganizma grupları 1: Fermentatif bakteriler, 2: Asetojenik bakterileri, 3: Homoasetojenler, 4 – 5: Arkeler (Khanal 2008)
10
Şekil 2.3’te (1) numara ile gösterilen mikroorganizma grubu Fermentatif Bakteriler’dir. Bu grup bakteriler anaerobik parçalanmanın hidroliz ve asidojenesis aşamalarından sorumludurlar. Salgıladıkları enzimlerle ortamda bulunan kompleks organik maddeler küçük moleküllere hidroliz edilmektedirler (Perendeci 1997). Hidroliz aşamasında protein ve yağların monomerlerine ayrılmasında fermentatif bakterilerin yanı sıra mayalar ve küfler de görev alabilmektedir. Ariesyady vd (2007) tarafından arıtma çamurlarının anaerobik parçalanmasında kullanılan tam ölçekli bir anaerobik reaktörün mikroorganizma yapısının FISH tekniği ile gözlenmesi amacıyla yürütülen çalışmada kompleks organik maddeleri parçalayan Actinobacteria grubunun reaktörde baskın olarak bulunduğu tespit edilmiştir. Bu grubun yanı sıra Firmicutes ve Chloroflexi de anaerobik parçalanma prosesinde baskın olarak görev alan mikroorganizmalardandır (Ariesyady vd 2007, Qiao vd 2013). Nişasta gibi karbonhidratlı maddelerin parçalanmasında Clastridia, Bacillus, küfler ve mayalar görev alırken, selülozik maddelerin hidrolizinde ise Clostridia ve Trichoderme türü mikroorganizmalar görev almaktadır (Kestioğlu 2001).
Asetojenik bakteriler (2) propiyonat, bütirat gibi yüksek organik asitleri, etanolü ve belirli aromatik bileşikleri asetat, CO2 ve H2’e katabolize etmektedirler. Bu bakterilerden başlıcaları Syntrophomonas, Smithella propionica gibi mikroorganizmalardır (Ariesyady vd 2007). Yüksek organik asitlerin ve aromatik bileşiklerin anaerobik oksidasyonu bu bakterilerin saf kültür olarak bulunması halinde termodinamik olarak elverişli değildir. Fakat hidrojen üreten asetojenik bakteriler ve hidrojen tüketen metanojenik bakterilerden oluşan karma bir kültürde simbiyotik ilişki söz konusudur ve tüketici bakteriler hidrojeni sürekli ortamdan alarak kısmi basıncını oldukça düşük tutmayı başarmaktadırlar. Bu da yukarıda sayılan bileşiklerin asetat, CO2 ve H2’e dönüşmesi için uygun koşulları yaratmaktadır. Bu hadise genellikle türlerarası
hidrojen transferi olarak bilinmektedir. Propiyonik asit oksidasyonu yalnızca 10-4 atm hidrojen kısmi basıncında, bütirat ve etanol oksidasyonları ise sırasıyla 10-3 ve 1 atm hidrojen kısmi basıncında mümkün olmaktadır. Arıtma çamuru gibi kompleks organik atıkların anaerobik parçalanması sırasında elektronların neredeyse %30’unun propiyonat oksidasyonu ile ilişkili olduğunu vurgulamak önemlidir. Bu nedenle propiyonat oksidasyonu diğer organik asitlerin oksidasyonundan daha kritiktir (Khanal 2008).
Homoasetojenler (3) Şekil 2.3’ten de görülebileceği gibi CO2 ve H2’i asetata çeviren bakterilerdir. Nihai ürünlerinin asetat olmasından dolayı anaerobik parçalanma için önemlidirler. Çünkü asetat varlığı metan üretimi için gösterge bileşik olarak kabul edilmektedir. Homoasetojenler ototrof ya da heterotrof olabilmektedirler. Ototrofik homoasetojenler, karbondioksitin karbon kaynağı olarak kullanıldığı CO2 ve H2 karışımından hücre sentezi için faydalanmaktadırlar. Clostridium thermoaceticum bu gruba dahil başlıca homoasetojen olarak tespit edilmiştir (Diekert ve Wohlfarth 1994). Bazı homoasetojenler karbonmonoksiti karbon kaynağı olarak kullanabilmektedirler. Diğer yandan ise heterotrofik homoasetojenler son ürün olarak asetat üretirken karbon kaynağı olarak format (HCOOH) ve metanol gibi organik substuratları kullanmaktadırlar (Khanal 2008).
Şekil 2.3’te (4) ve (5) numaralar ile belirtilen Metanojenik mikroorganizmalar ise moleküler tanımlama teknikleri gelişmeden önce bakteri olarak sınıflandırılan fakat
11
günümüzde ayrı bir filogenetik dal olduğu bilinen arkelerdir. Arkeler, bakteriler gibi çekirdeği olmayan tek hücreli canlılardır fakat bakterilerden membran lipitlerin varlığı, protein parçalama mekanizması ve ayırıcı ribozomal RNA ile ayırt edilebilmektedirler (Calo ve Eichler 2011). Metanojen arkeler obligat anaeroblardır ve anaerobik proses içinde çevresel koşullara en duyarlı olan mikroorganizma grubudur (Codina vd 1998). Bu nedenle anaerobik arıtım prosesi için kısıtlayıcı tür olarak nitelendirilmektedirler. Organik madde bakımından zengin bataklık, göl, deniz dibi çökeltileri, büyükbaş işkembesi gibi anaerobik ortamlarda bolca bulunmaktadırlar (Khanal, 2008). Anaerobik parçalanmanın son aşamasında görev alan bu mikroorganizmalar görevleri bakımından ikiye ayrılmaktadırlar. İlk grup asetatı CH4 ve CO2’e ayırırken, ikinci grup metan üretmek için H2’i elektron vericisi ve CO2’i de alıcısı olarak kullanmaktadır (Appels vd 2008). Evsel arıtma çamurlarının parçalandığı bir anaerobik reaktördeki anaerobik mikroorganizma kültürünün incelendiği bir çalışmada kültürün yaklaşık %25’inin arkelerden oluştuğu tespit edilmiştir (Ariesyady vd 2007). Asidojenesis ve asetojenesis aşamalarında görev alan baktariler arkelerden çok daha hızlı üreyebilmektedirler (Tabatabaei vd 2010). Bu durum, hidrolizi yavaş gerçekleşen maddelerin ortamda bulunmadığı anaerobik parçalanma proseslerinde, metanojenesis aşaması sırasında proses hızını sınırlayıcı etki yaratabilmektedir. Anaerobik popülasyonu tanımlamak için yapılan çeşitli çalışmalar sonucunda anaerobik parçalanma prosesinde en çok bulunan metanojenlerin; CH4 üretmek için asetat kullanan Methanosaetaceae ve
Methanosarcinaceae, ile CH4 üretmek için H2 ve CO2 kullanan Methanobacteriaceae ve Methanomicrobiales olduğu tespit edilmiştir (Ariesyady vd 2007, Braguglia vd 2012,
Qiao vd 2013).
2.4. Anaerobik Parçalanma Prosesini Etkileyen Çevresel Faktörler
Anaerobik parçalanma prosesi oldukça kompleks bir mikroorganizma kültürü tarafından gerçekleştirilmektedir. Önceki bölümlerde açıklandığı gibi hidroliz, asidojenesis - asetojenesis ve metanojenesis aşamalarından oluşan prosesin her bir aşamasında farklı bir mikroorganizma grubu görev almaktadır ve her mikroorganizma grubunun ihtiyaç duyduğu özel ortam koşulları bulunmaktadır. Bu özel ihtiyaçlar anaerobik parçalanma prosesini çevresel koşullara karşı duyarlı hale getirmektedir. Ayrıca anaerobik prosesin işletilmesi sırasında çevresel koşulların kararlı bir şekilde optimum şartlarda tutulması proses verimliliğini yükseltmekte ve dolayısıyla prosesten elde edilen enerji miktarını arttırmaktadır. Anaerobik parçalanma prosesi için en önemli çevresel faktörler sıcaklık, pH - alkalinite, kullanılan substratlar, organik yükleme hızı ve hidrolik alıkonma süresi olarak sıralanabilir (Öztürk 2007).
Sıcaklık anaerobik parçalanma prosesinde görev alan mikroorganizmaların büyüme hızı ve metabolizmaları üzerinde etkilidir. Proses, 3 farklı sıcaklık aralığında gerçekleşebilir: Psikrofilik (5-15°C), mezofilik (35-40°C) ve termofilik sıcaklık (55°C) aralıkları (Khanal 2008). Farklı sıcaklık aralıklarında işletilen anaerobik reaktörlerin mikroorganizma populasyonları da birbirinden oldukça farklı olmaktadır (Ward vd 2008). Her sıcaklık koşulunun proses işleyişi ve maliyeti açısından avantaj ve dezavantajları olmakla birlikte anaerobik parçalanma prosesinde sıcaklıkla ilgili dikkat edilmesi gereken en önemli nokta sıcaklığın sabit tutulmasıdır. Reaktör sıcaklığındaki değişimler özellikle metanojenler başta olmak üzere tüm anaerobik mikroorganizmaları olumsuz etkilemektedirler (Appels vd 2008). Chae vd (2008) tarafından yapılan bir
12
çalışmada 35oC’tan 30oC’a düşme ve 30oC’tan 32oC’a yükselme gibi küçük sıcaklık değişimlerinin dahi biyogaz üretim hızını olumsuz etkilediği tespit edilmiştir.
Anaerobik bir reaktörde maksimum biyogaz verimini elde etmek için optimum ortam pH’sının 6,5 – 7,5 arasında olması gerekmektedir fakat bu aralık kullanılan substrata ve parçalanma tekniğine bağlı olarak reaktör ölçeğinde genişleyebilir (Liu vd 2008). Anaerobik parçalanmanın çalışmasını devam ettirebilmesi için uygun olan geniş pH aralığı 6 – 8,5 olmaktadır (Türker 2008). Anaerobik reaktörde herhangi bir nedenden ötürü mikroorganizmalar arası dinamiğin bozulması ortamda uçucu yağ asitlerinin birikmesine ve dolayısı ile pH’nın düşmesine neden olabilir. Bu nedenle anaerobik ortamda pH’yı 6,2 civarında tutabilecek miktarda alkalinite bulunmalıdır. Zira bu pH değerinin altındaki değerlerde arkeler faaliyet gösteremezler (Kestioğlu 2001). Metan arkeleri anaerobik proseste görev alan diğer mikroorganizmalara göre pH değişikliklerine daha duyarlıdır. Anaerobik parçalanma ortamında bulunan organik asitler ve CO2 ortamda pH düşürücü etki yaratırken amonyak ve sülfid üretimi pH’yı yükseltmektedir. Bu noktada anaerobik parçalanma prosesinde substrat olarak kullanılan maddeler ortam pH’sı bakımından önem arz etmektedir.
Anaerobik parçalanma prosesindeki mikroorganizmaların besin gereksinimi geleneksel aktif çamur yöntemine göre çok daha düşüktür (Türker 2008). C:N oranının 16:1 - 25:1 şeklinde tutulması uygundur (Abbasi vd 2012). Organik yükleme hızı besin maddelerinin metan oluşum yoluyla giderimi ve reaktörde tutulan metanojenlerin miktarı ile ilişkilidir. Başka bir ifadeyle, yüksek metanojenik aktiviteye sahip biyokütlenin reaktörde tutulması organik maddenin verimli bir şekilde giderimini ve yüksek organik yükleme hızlarına ulaşılmasını sağlamaktadır (Alkaya 2008). Diğer yandan yüksek organik yükleme hızı nedeniyle anaerobik parçalanma içindeki hidroliz ve asidojenesis aşamalarının hızlarının artması fakat metanojenesis aşamasının yavaş bir reaksiyon hızı ile gerçekleşmesi, ortamda uçucu yağ asitleri birikmesinden ötürü prosesin geri döndürülemez bir şekilde asitleşmesi tehlikesini ortaya çıkartabilir (Nagao vd 2012). Optimum organik yükleme hızı substrat, reaktör tipi, hidrolik alıkonma süresi, eser besin elementleri ve alkalinite gibi işletme parametrelerine bağlıdır. Optimum parçalanma verimine ulaşmak için önemli bir diğer parametre de hidrolik alıkonma süresidir. Anaerobik mikroorganizmanın substratı parçalayarak enerji üretmesi, substrat ile mikroorganizma arasında geçmesi gereken temas süresi olan hidrolik alıkonma süresinin doğru seçilmesi ile sağlanmaktadır. Reaktöre beslenen substratın kolay parçalanabilir olması ve reaktör içindeki mikrobiyal metabolizma hızının yüksek olması hidrolik alıkonma süresinin kısa tutulmasını sağlamaktadır. Hidrolik alıkonma süresinin uzun olması ise daha büyük hacimde reaktör gerektirmektedir ve bu gereklilik ilk yatırım maliyetini arttırmaktadır (Yadvika vd 2004).
2.5. Anaerobik Parçalanma Prosesinde Toksisite
Anaerobik arıtma prosesine toksik etki eden birçok madde vardır. Bu maddeler sisteme atık akımı ile girebileceği gibi sistemdeki metabolik faaliyetler sonucu da üretilebilir (Öztürk 2007). Atık akımında bulunabilecek ve toksik etkiye sahip olabilecek maddeler amonyak, halojen bileşikleri ve siyanür iken anaerobik proseste oluşabilecek ve toksik etkiye neden olabilecek nitelikteki maddeler uçucu yağ asitleri, sülfit ve amonyak gibi yan ürünlerdir. Fiziksel koşullardan ise sıcaklık ve pH anaerobik
13
prosesin stabilitesi için son derece önemli olup, proseste inhibisyon etkisi yaratabilecek ortam koşullarındandır (Chen vd 2008).
Anaerobik parçalanma prosesinde toksisite, mikrobiyal aktivitenin zarar görmesine ve bunun sonucu olarak parçalanmanın tamamlanamamasına sebep olmaktadır. Anaerobik proseslerde toksititeye sebebiyet veren fenoller, halojenler, alkanlar, alkoller, yüzey aktif maddeler ve deterjanlar toksisiteye sebep olan organik kimyasallardan bazılarıdır (Chen vd 2008). Bu organik kimyasalların suda çözünürlüğü düşük olup, çamur partiküllerine adsorbe olarak anaerobik proseste yüksek konsantrasyonlarda birikim göstermektedirler. Anaerobik arıtma sistemlerinde toksititeye sebebiyet veren diğer bir önemli kimyasal grubu ise Cr, Cu, Ko, Fe, Zn, Kd ve Ni gibi ağır metallerdir (Jin vd 1998). Ağır metallerin, biyolojik olarak parçalanamaz yapıda olmaları ve ortamda birikim göstermeleri anaerobik proses inhibisyonu açısından en önemli özellikleridir.
Toksik etki yaratan madde ve koşulların proses içerisinde inhibisyon yaratan sınırlara ulaşması farklı değerlerde gerçekleşir. Anaerobik bir prosesin çalışabilmesi için gerekli sıcaklık ve pH aralıkları belirli olmakla birlikte ağır metaller, organik bileşikler, amonyak ve sülfit gibi maddelerin toksik etki yaratma konsantrasyonları farklı anaerobik kültürlerde ve farklı adaptasyon sürelerinde çeşitlilik gösterecektir. Bu çeşitlilikleri tespit edebilmek için bir maddenin anaerobik bir sisteme inhibisyon etkisi değerlendirilirken genellikle iki farklı deneysel yaklaşım uygulanmaktadır: Mikrobiyolojik kültürün daha önce potansiyel inhibitör maddeye maruz kalmadığı, akut testler ve mikrobiyolojik kültürün potansiyel inhibitör maddeye karşı olası adaptasyon ya da direncini gözlemek için kullanılan kronik testler (Çetecioğlu vd 2013). Akut testler ile yüksek konsantrasyonlarda gerçekleşmesi muhtemel ani deşarjların etkilerini tespit ederken kronik testler ile daha düşük dozlarda fakat sürekli etki eden potansiyel inhibitör maddelerin etkilerini incelemek mümkün olmaktadır (Çetecioğlu vd 2012). İnhibitör içeren anaerobik bir ortamda üretilen gaz miktarında ve üretim hızındaki azalma inhibisyonun göstergesi olarak kabul edilmektedir (Öztürk 2007). Mikrobiyal popülasyonun, reaksiyon içinde ölçülen tepkisinin %50 azalmasına sebep olan test materyali konsantrasyonu EC50 değeri olarak adlandırılmaktadır ve inhibisyon etkisini ifade etmek için yaygın olarak kullanılan bir parametredir (Ruiz vd 2009).
Çetecioğlu vd (2012) tarafından yapılan bir çalışmada sülfametaksazol, eritromisin ve tetrasiklin antibiyotiklerinin asetat ile beslenen bir anaerobik mikrobiyal popülasyon üzerine akut etkileri gaz üretim miktarı ve çözünür KOİ ve asetat giderim miktarları üzerinden tespit edilmiştir. Çalışmada her üç antibiyotik 1, 10, 25, 50, 100, 250, 500, 750 ve 1000 mg/L konsantrasyonlarında deney ortamına eklenmiş ve test mezofilik koşullarda 6 gün sürdürülmüştür. Biyogaz miktarı her gün el tipi manometre ile ölçülmüş ve antibiyotik içermeyen kontrol şişelerinde üretilen biyogaz miktarı ile kıyaslanarak antibiyotiklerden kaynaklanan % inhibisyon ve buna bağlı EC50 konsantrasyonları hesaplanmıştır. 6 gün sürdürülen testin sonunda elde edilen biyogaz ölçümlerine göre her üç antibiyotik biyogaz üretimi üzerinde benzer etkilere sebep olmuştur. 100 mg/L konsantrasyonundan itibaren biyogaz üretiminde fark edilir azalma gözlenmiş ve 500 mg/L konsantrasyonundan itibaren de sistemin tamamen inhibe olduğu tespit edilmiştir. Bu etkilere paralel olarak antibiyotikler için hesaplanan EC50 değerleri de benzer olmuştur. Sulfamethoxazole için 198,5 mg/L, erythromycin için
